燃煤煙氣中Hg遷移轉(zhuǎn)化特性研究

安曉雪，蘇勝，向軍*，黃見勛，許積莊，王樂樂，汪一，胡松，尹子駿，王中輝

燃煤煙氣中Hg遷移轉(zhuǎn)化特性研究

安曉雪1，蘇勝1，向軍1*，黃見勛2，許積莊2，王樂樂3，汪一1，胡松1，尹子駿1，王中輝1

（1．煤燃燒國家重點實驗室(華中科技大學(xué))，湖北省 武漢市 430074；2．廈門華夏國際電力發(fā)展有限公司，福建省 廈門市 361026；3．西安熱工研究院有限公司蘇州分公司，江蘇省 蘇州市 215153）

研究了300MW煤粉鍋爐系統(tǒng)選擇性催化還原(selective catalytic reduction，SCR)、低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器等超低排放設(shè)施在不同工況、不同煤種情況下的Hg遷移特性和脫除能力。結(jié)果表明：各工況下總汞排放濃度為1.16~2.90mg/m3。最終排入大氣中的汞主要以單質(zhì)汞存在，還有少量氧化態(tài)汞，顆粒態(tài)汞被全部脫除；汞主要是在海水法煙氣脫硫中被去除的，低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器對總汞平均脫除率分別為25%、62%、37%；Hg2+占比是影響煙氣中汞脫除效率的關(guān)鍵，氣相中較高的Hg2+份額有利于在電除塵器和海水脫硫裝置中獲得較高的脫除效率；在該配備SCR脫硝、低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器等超低排放設(shè)施的300MW煤粉鍋爐電廠中，總汞平均脫除率約為83%，能夠?qū)崿F(xiàn)較大程度的汞脫除。

燃煤電廠；汞；煙氣；遷移轉(zhuǎn)化；超低排放

0 引言

根據(jù)《中國統(tǒng)計年鑒—2019》[1]，截至2018年年底，我國發(fā)電裝機總量為189967萬kW，其中火電為114367萬kW，占比為60.24%。煤燃燒過程中會產(chǎn)生大量的污染物，如飛灰、粉塵、硫氧化物、氮氧化物、重金屬等[2-5]，重金屬元素汞(Hg)由于其毒性大、遷移距離長、持久性強，對環(huán)境和人體健康造成嚴(yán)重危害，其中煤炭燃燒是人類向大氣排放汞的主要來源。據(jù)統(tǒng)計[6]，我國煤炭的平均汞含量為0.22mg/kg，主要燃煤行業(yè)大氣汞排放因子為64.0%~78.2%。

煙氣中汞主要以單質(zhì)汞(Hg0)、氧化汞(Hg2+)和顆粒態(tài)汞(HgP) 3種形式存在。Belevi 等[7]認(rèn)為Hg的沸點較低，汞單質(zhì)以及金屬硫化物、氧化物的沸點均低于400℃。因此在煤燃燒時，通常的爐膛溫度范圍內(nèi)，大部分汞的化合物將分解成汞單質(zhì)。煤中的汞幾乎全部以Hg0的形式進入煙氣，在煙氣流動冷卻過程中，部分Hg0轉(zhuǎn)化為Hg2+和HgP。當(dāng)煙氣中不存在氯元素時，汞一般是以固體形式的硫酸汞凝結(jié)在細(xì)微飛灰顆粒的表面；當(dāng)煙氣中存在氯元素(一般是HCl形式)時，煙氣中80%~ 99%的汞以氯化汞的形式存在[8-9]。

隨著燃煤電廠機組煙氣超低排放技術(shù)的不斷改造和升級，大部分燃煤機組進行了以選擇性催化還原(selective catalytic reduction，SCR)技術(shù)為主的煙氣脫硝及粉塵顆粒物超低排放技術(shù)改造，國內(nèi)外學(xué)者對汞的脫除與控制展開了新的研究。Pudasainee等[10]研究了Hg在污染物控制裝置(air pollution control devices，APCDs)中的行為和分布特征，結(jié)果表明APCDs整體脫汞效率在43.8%~94.9%。Shigeo Ito等[11]以日本燃煤電廠作為研究對象，研究結(jié)果表明：對于易揮發(fā)性元素汞，濕法煙氣脫硫裝置對其去除效果明顯，但是汞排放率仍要比其他以顆粒態(tài)形式存在的痕量元素高?？傊捎贖g0揮發(fā)性強，不溶于水，其排放量難以控制。SCR裝置可以催化氧化Hg0生成Hg2+，靜電除塵器(eletrostatic precipitator，ESP)捕集飛灰同時可去除顆粒汞。由于Hg2+的水溶性特點，可在濕法煙氣脫硫(wet flue gas desulphurization，WFGD)過程中有效去除[12]。目前已有大量針對燃煤煙氣中污染物脫除相關(guān)研究，但大部分對于Hg的研究主要集中在燃煤電廠Hg排放量和單個超低排放設(shè)備對Hg最終排放量的影響，而對不同工況下Hg在不同污染物脫除裝置中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律缺乏系統(tǒng)研究，無法從根本上解決Hg對整個系統(tǒng)運行及環(huán)境帶來的影響。

本文以廈門某電廠300MW機組為研究對象，分別采用低、高硫煤研究了不同負(fù)荷條件下SCR、低低溫電除塵器、海水脫硫(seawater flue gas desulfurization，SWFGD)以及濕式電除塵器(WESP)等超低排放設(shè)施污染物控制裝置中Hg的整體遷移轉(zhuǎn)化特性，以期為Hg排放控制提供理論基礎(chǔ)。

1 研究對象及方法

1.1 研究對象

本研究對象為某電廠300MW機組，鍋爐為上海鍋爐廠設(shè)計制造，為亞臨界參數(shù)、中間再熱、控制循環(huán)、平衡通風(fēng)、冷態(tài)排渣汽包爐。鍋爐設(shè)計燃用山西晉北煙煤，配正壓直吹式制粉系統(tǒng)，采用了四角切圓燃燒方式。鍋爐主要燃用的煤質(zhì)分析見表1。鍋爐尾部煙氣處理設(shè)備裝置包括SCR脫硝、低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器等超低排放設(shè)備，如圖1所示。

圖1 電廠煙氣處理設(shè)備裝置及采樣點位置

SCR煙氣脫硝裝置采用高塵型工藝布置，設(shè)2臺SCR反應(yīng)器，布置在省煤器與空預(yù)器之間。反應(yīng)器內(nèi)催化劑按“2+1”模式布置，底層為預(yù)留層。使用的SCR催化劑是V2O5-WO3/TiO2。反應(yīng)器入口設(shè)氣流均布裝置，且在煙道不同位置設(shè)導(dǎo)流板、靜態(tài)混合器和整流器等裝置以保證煙氣和氨氣進入反應(yīng)器前充分混合。

鍋爐煙氣中煙塵收集脫除采用低低溫靜電除塵器，其型號為BE221/2-5，雙室5電場，每個電場配4只灰斗，陽極板型為BE型，煙氣流速為 1.15m/s，在除塵器內(nèi)的停留時間為 15.86s，除塵效率為 99.91%。

煙氣脫硫系統(tǒng)采用海水脫硫工藝，設(shè)計脫硫效率為 98.3%，脫硫塔的內(nèi)部結(jié)構(gòu)為填料塔，設(shè)計1層噴淋。洗滌煙氣的海水在脫硫塔內(nèi)的水力停留時間約為 2.5min，煙氣與海水的接觸時間約2.45s。

濕式電除塵器采用福建龍凈環(huán)保股份有限公司生產(chǎn)的LKWESP型臥式單室單電場結(jié)構(gòu)濕式電除塵器。設(shè)計粉塵去除率≥75%，PM2.5去除率≥90%，霧滴去除率≥80%，SO3去除率≥60%。

1.2 實驗工況與方法

1.2.1 實驗工況

煙氣中Hg遷移轉(zhuǎn)化特性實驗分別在機組燃用高硫煤和低硫煤條件下進行。實驗時機組的負(fù)荷分別穩(wěn)定在300MW和170MW。實驗工況如表2所示。

為了準(zhǔn)確地表征汞的排放，在不同的時間階段，在鍋爐滿載下重復(fù)了4次現(xiàn)場試驗，以保證測量數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性。在4次測試中負(fù)荷和溫度的波動很小，保證了鍋爐的可比性獲得的數(shù)據(jù)。此外，在取樣期間的4次試驗中，煤的類型、空氣分布和運行方式都是相同的。各工況下分別測試SCR進出口、低低溫電除塵器進出口、脫硫出口、濕式電除塵器出口的Hg濃度(見圖1)。

1.2.2 煙氣中Hg采集與分析方法

試驗過程中，在同一工況下測量各測點煙氣中的 HgP、Hg0及 Hg2+濃度。汞的采樣分析采用美國 EPA 推薦的安大略法(Ontario hydro method，OHM)，前期經(jīng)相關(guān)現(xiàn)場檢測數(shù)據(jù)證明，OHM滿足煙氣中汞的不同價態(tài)賦存方式測量要求[13]。煙氣經(jīng)過由加熱保溫系統(tǒng)、灰粒過濾系統(tǒng)、煙氣吸收系統(tǒng)以及測量控制系統(tǒng)等組成的煙氣取樣系統(tǒng)。煙氣吸收系統(tǒng)包括8個吸收瓶，其中：1、2、3號吸收瓶中為KCl溶液，用于吸收氧化汞 Hg2+；4號吸收瓶中為HNO3/H2O2混合溶液；5、6、7號吸收瓶中為KMnO4/H2SO4混合溶液，用于吸收單質(zhì)汞 Hg0；8號吸收瓶中裝有200~300g硅膠，用于吸收煙氣中的水分。8個吸收瓶均須進行冰浴冷卻。通過等速采樣法采集的汞吸收液樣品經(jīng)消解后通過 ICP-MS 測試其中汞濃度。

2 不同裝置對汞的吸收效率分析

2.1 不同工況下汞濃度變化情況

不同工況現(xiàn)場試驗的煙氣中總汞HgT濃度變化如圖2所示。對于低硫煤，不同負(fù)荷條件下HgT在不同裝置中的變化幅度基本相似；而對于高硫煤，在高負(fù)荷下，汞在低低溫電除塵器中的脫除效果明顯比低負(fù)荷好。煙氣流經(jīng)SCR脫硝系統(tǒng)時，煙氣中汞的總量變化不大，但是汞的形態(tài)發(fā)生了很大的變化，這主要與SCR脫硝系統(tǒng)催化劑中V2O5和TiO2相互作用有關(guān)。此外，在煤灰表面的異相反應(yīng)有助于煤灰細(xì)顆粒物吸附Hg2+形成HgP。因此，隨著煙氣流動過程中溫度的降低，Hg0通過同相、異相及催化氧化反應(yīng)，會不斷產(chǎn)生Hg2+和HgP。

a—SCR入口；b—SCR出口；c—低低溫電除塵器入口；d—低低溫電除塵器出口；e—海水脫硫裝置入口；f—海水脫硫裝置出口；g—濕式電除塵器入口； h—濕式電除塵器出口。

煙氣流經(jīng)低低溫電除塵器捕集飛灰的同時可去除顆粒汞。由于Hg2+的水溶性特點，其可在濕法煙氣脫硫裝置中有效去除，其中海水煙氣脫硫裝置脫汞效率最為明顯，且大部分為Hg2+。總之，在煙氣流動過程中，不同形態(tài)汞的濃度在各個設(shè)備中不斷變化。在給定原料煤的特性和操作參數(shù)的情況下，電廠安裝的煙氣凈化設(shè)備結(jié)構(gòu)直接影響了汞的轉(zhuǎn)化和去除。

2.2 汞在不同污染物控制裝置中遷移轉(zhuǎn)化特性

2.2.1 SCR脫硝裝置

不同工況下SCR脫硝裝置前后不同形態(tài)Hg質(zhì)量濃度變化如表3所示。

表3 不同工況下SCR裝置前后Hg質(zhì)量濃度變化

由表3中可以發(fā)現(xiàn)，當(dāng)煙氣通過SCR時，57%~64%的Hg0被氧化為Hg2+，在SCR催化劑作用下，燃煤煙氣中的酸性氣體(HCl)和氧氣可將Hg0氧化為Hg2+。這與蔣靖坤等[14]的研究結(jié)果相同，有研究[15-16]表明這種變化是由脫硝催化劑對汞的價態(tài)具有強烈的轉(zhuǎn)化作用引起的。在SCR系統(tǒng)中，當(dāng)煙氣中Hg0經(jīng)過V2O5-WO3/ TiO2催化劑的表面活性中心時，在煙氣中酸性氣體(如HCl、HF等)及O2的參與下，Hg0會被催化氧化成Hg2+，使Hg2+的含量增加，反應(yīng)式如下：

2Hg +4HCl+O2→ 2HgCl2+2H2O (1)

值得注意的是煙氣通過SCR時HgP也增加了，這可能是由于SCR出口處Hg2+增加，Hg2+的吸附性很強，很容易被飛灰吸附，以及當(dāng)煙氣流經(jīng)取樣系統(tǒng)時，過濾器收集的飛灰能夠進一步吸附顆粒態(tài)汞，因此HgP同步增加。

各工況實驗結(jié)果表明，SCR催化劑具有較強的氧化Hg0到Hg2+的能力，提高了煙氣中Hg2+/ HgT的比例。其中對于工況T-02，煙氣中Hg2+/HgT的比例由SCR前的40%提高到SCR后的72%。相比之下，Hg0/HgT的比例由SCR前的40%下降到SCR后的16%。相應(yīng)地，HgP略有增加，說明Hg0轉(zhuǎn)化成了Hg2+和HgP。這種變化是由脫硝催化劑對汞的價態(tài)具有強烈的轉(zhuǎn)化作用引起的。若要進一步控制 Hg的污染排放，建議使用脫汞催化劑，以增加 SCR 催化劑對 Hg0的氧化能力。另外有研究[10]表明，提高煙氣中HCl濃度和降低煙氣流速都能促進Hg的氧化，隨后通過煙氣脫硫(FGD)和電除塵器(ESP)裝置去除煙氣中的大部分汞。

2.2.2 低低溫電除塵器

低低溫電除塵器電場飛灰對煙氣中汞的脫除一方面取決于電除塵器對飛灰顆粒的捕捉能力，另一方面取決于煙氣中氧化態(tài)汞的吸附能力。實驗中4個不同工況下低低溫電除塵器前后的汞不同形態(tài)濃度變化如圖3所示。當(dāng)電除塵器收集煙氣中的飛灰進行分離脫除時，可以同時捕捉到飛灰吸附的HgP。根據(jù)圖3中的數(shù)據(jù)，當(dāng)煙氣通過電除塵器時，HgP幾乎完全被去除。

另外，各工況Hg2+的減少也非常明顯，這是由于飛灰對Hg2+具有很強的吸附作用，吸附了Hg2+的飛灰會被除塵器脫除。飛灰對煙氣汞的吸附率取決于多種因素，一般認(rèn)為飛灰吸附Hg2+的能力與飛灰的含碳量有關(guān)。文獻[18]研究表明：在含碳量較低時，飛灰對汞的吸附能力隨著含碳量的增大而增強，近似成正比例關(guān)系，隨著含碳量的不斷增加，飛灰對汞吸附量的增長速度逐步減緩直至幾乎不變。與此同時，由于飛灰對Hg0具有氧化作用，能促使Hg0向Hg2+轉(zhuǎn)化，Hg0也略有減少。Hower等[19]認(rèn)為，在電除塵器高溫區(qū)，飛灰中的碳先與鹵素(HCl、Cl2或Cl)反應(yīng)，當(dāng)飛灰進入電除塵器的低溫區(qū)時，這些再與Hg0反應(yīng)生成穩(wěn)定的化合物，但其中Hg0變化因素較復(fù)雜，其中的具體原因有待進一步的研究。

在本次實驗中，4個不同工況的結(jié)果表明：低低溫電除塵器可以去除絕大部分HgP，同時可以吸附部分Hg2+，而對單質(zhì)汞脫除作用不明顯。

2.2.3 海水脫硫裝置

圖4是不同工況下海水脫硫裝置前后Hg2+、Hg0、HgP濃度，從圖4可以看出，煙氣流經(jīng)海水脫硫系統(tǒng)后，大部分氧化態(tài)汞 Hg2+被脫除。4種工況下海水脫硫系統(tǒng)入口Hg2+質(zhì)量濃度分別為 3.99、3.83、8.26、8.15mg/m3，海水脫硫?qū)g2+的脫除效率分別為71.2%、72.8%、80.3%、84.4%。

圖4 不同工況下海水脫硫裝置入口、出口Hg2+、Hg0、HgP濃度

煙氣在通過SWFGD時，由于Hg2+的水溶性，Hg2+可被海水吸收，與海水中溶解的硫化物反應(yīng)形成不溶于水的HgS，從而被脫除。其反應(yīng)式為

HS-+ Hg2+=HgSˉ+H+(2)

這也是SWFGD脫硫系統(tǒng)對氧化態(tài)汞脫除效率很高的原因。但對于單質(zhì)汞，由于其難溶于水，很難將其脫除。

另有研究[20]表明，金屬離子(如Ca、Mg、Fe等)會促進Hg2+的還原，反應(yīng)式為

2M2++Hg2+=Hg0+2Me3+(3)

式中M代表金屬元素。

同時，煙氣中的SO2會促進Hg2+還原反應(yīng)的發(fā)生，反應(yīng)式為

H2O+SO2=H++HSO3-(4)

HSO3-+H2O+Hg2+=Hg0+SO42-+3H+(5)

在SWFGD系統(tǒng)中，吸收SO2后，溶液中亞硫酸氫根的濃度增加，促進氧化態(tài)汞Hg2+發(fā)生還原反應(yīng)，生成單質(zhì)汞[21]，從而使海水中吸收的部分Hg2+可通過進一步反應(yīng)還原為Hg0，再釋放回?zé)煔庵?，最終降低SWFGD的整體Hg2+去除效率。燃用高硫煤工況下SWFGD對Hg2+具有更高的脫除效率，這可能是由于對Hg2+的還原反應(yīng)中式(3)起到主導(dǎo)作用。

經(jīng)過SWFGD后HgT顯著降低，海水煙氣脫硫裝置脫汞效率最為明顯，且大部分為Hg2+，因此如何抑制Hg2+的還原、提高煙氣中Hg2+占比份額，是提高SWFGD的脫汞效率的關(guān)鍵。

2.2.4 濕式電除塵器

濕式電除塵器與干式電除塵器的工作原理類似，通過制造高壓靜電場使得氣體電離，煙氣中粉塵顆粒和霧滴顆粒荷電后在電場力的作用下收集在集塵表面。相對于ESP，濕式電除塵器電暈電流大，荷電效果好，微細(xì)粉塵去除率高，對燃燒中、高硫煤鍋爐產(chǎn)生的亞微米級的顆粒物和酸霧排放具有更好的捕集能力[22]，因此，WESP的除塵效率及脫汞效率均較高。

圖5是不同工況下濕式電除塵器入口、出口Hg2+、Hg0、HgP濃度。結(jié)果表明，4種不同工況下濕式電除塵器對 HgT的脫除效率在34%~43%。由于WESP布置于脫硫塔之后，經(jīng)過前段多個設(shè)備吸收脫除凈化之后，其入口煙氣中汞的含量較低，導(dǎo)致實際的協(xié)同脫汞效率并不顯著。在4種不同工況測試中，最終排入大氣中的汞大部分為單質(zhì)汞，還有少量氧化態(tài)汞，顆粒態(tài)汞被全部脫除。經(jīng)過一系列現(xiàn)有的污染物控制裝置后，煙囪入口總Hg的質(zhì)量濃度基本為1.16~2.90mg/m3。

3 燃煤電廠煙氣中汞排放控制特性

為獲得ESP、SWFGD、WESP對煙氣中Hg的脫除效率，定義APCDs對重金屬元素的脫除效率為

式中：為重金屬元素的脫除效率，%；in，out分別為APCDs 入口、出口煙氣中重金屬元素的質(zhì)量濃度，mg/m3。

計算得到各APCDs對煙氣中HgT的脫除效率如表4所示。機組所有環(huán)保設(shè)施對煙氣中總汞HgT的總協(xié)同脫除效率范圍為79%~85%。

表4 不同工況下各裝置HgT的脫除效率

煙氣中汞的遷移轉(zhuǎn)化如圖6所示。在煙氣的流動過程中，隨著溫度的逐漸降低，煙氣中的部分Hg0經(jīng)過均相、異相或SCR脫硝系統(tǒng)中催化劑氧化，轉(zhuǎn)變?yōu)镠g2+，部分Hg0通過化學(xué)或物理吸附，與煙氣中的飛灰等細(xì)顆粒物相互作用，轉(zhuǎn)變?yōu)镠gP。電除塵器可以去除絕大部分HgP，海水脫硫系統(tǒng)能夠脫除大部分Hg2+，煙氣流經(jīng)濕式電除塵器后，汞污染物能夠得到進一步脫除。

研究結(jié)果表明：經(jīng)過一系列現(xiàn)有的污染物控制裝置后，煙囪入口總Hg的質(zhì)量濃度基本為 1.16~2.90mg/m3，遠(yuǎn)低于《火電廠大氣污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 13223—2011)中規(guī)定的排放限值0.03mg/m3，同時與國外相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)對比，汞污染排放也屬于先進水平。針對燃煤電廠汞排放限制要求提高的趨勢，若電廠需進一步控制Hg污染排放，SCR裝置和專門的汞污染物減排技術(shù)相結(jié)合，使用脫汞催化劑以及增加SCR催化劑對Hg0的氧化能力，以生成更多的Hg2+，在后續(xù)的海水脫硫、濕式電除塵裝置中進一步脫除，強化除塵和脫硫過程對煙氣中汞的協(xié)同脫除。但對于棄置的飛灰或脫硫石膏，其中的汞也可能造成大氣、土壤和地下水環(huán)境的二次污染。因此，副產(chǎn)物中汞的環(huán)境穩(wěn)定性非常值得關(guān)注[23]。

4 結(jié)論

針對某電廠一臺300MW煤粉鍋爐系統(tǒng)的SCR脫硝、低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器前后煙氣進行了不同形態(tài)汞濃度的測量，研究了電廠各超低排放污染物控制裝置中Hg的整體遷移轉(zhuǎn)化特性，揭示了各設(shè)備對煙氣中汞的脫除效果，得出以下結(jié)論：

1）鍋爐在不同煤種高低2種負(fù)荷條件下，煙囪入口總汞的質(zhì)量濃度為1.16~2.90mg/m3，最終排入大氣中的汞以單質(zhì)汞為主，還有少量氧化態(tài)汞，顆粒態(tài)汞被全部脫除。

2）各種工況條件下SCR 脫硝系統(tǒng)對Hg0的氧化效率在60%左右；低低溫電除塵器可以去除絕大部分HgP，其平均脫汞效率約為25%；4種工況下海水脫硫系統(tǒng)能脫除71%~85%的Hg2+，其平均脫汞效率為62%；煙氣流經(jīng)濕式電除塵器后，汞污染物能夠進一步脫除，濕式電除塵器平均脫汞效率為37%。

3）Hg2+濃度是影響煙氣中汞脫除效率的關(guān)鍵，氣相中較高的Hg2+濃度有利于在電除塵器和海水脫硫裝置中獲得較高的脫除效率。

4）在配備SCR脫硝、低低溫電除塵器、海水脫硫、濕式電除塵器等超低排放設(shè)施組合的 300MW煤粉鍋爐電廠中總汞平均脫除率約為83%，能夠?qū)崿F(xiàn)較大程度的汞脫除。

[1] 中華人民共和國國家統(tǒng)計局．中國統(tǒng)計年鑒：2019[M]．北京：中國統(tǒng)計出版社，2019．

National Bureau of Statistics of China．China statistical yearbook：2019[M]．Beijing：China Statistics Press，2019．

[2] 岑可法，姚強，駱仲泱．燃燒理論與污染控制[M]．北京：機械工業(yè)出版社，2004．

Cen K F，Yao Q，Luo Z Y．Combustion theory and pollution control[M]．Beijing：China Machine Press，2004．

[3] 朱躍，楊用龍．燃煤電廠超低排放濕法脫硫治霾影響分析[J]．發(fā)電技術(shù)，2020，41(3)：295-300．

Zhu Y，Yang Y L．Influence analysis on haze control of ultra-low emission wet flue gas desulfurization of coal-fired power plants[J]．Power Generation Technology，2020，41(3)：295-300．

[4] 陳招妹，劉含笑，崔盈，等．燃煤電廠煙氣中SO3的生成、危害、測試及排放特征研究[J]．發(fā)電技術(shù)，2019，40(6)：564-569．

Chen Z M，Liu H X，Cui Y，et al. Study on generation, hazard, testing and emission characteristics of SO3in flue gas of coal-fired power plants[J]．Power Generation Technology2019，40(6)：564-569．

[5] 李德波，曾庭華，廖永進，等．火電廠超低排放技術(shù)路線關(guān)鍵技術(shù)與工程應(yīng)用[J]．廣東電力，2018，31(1)：17-24．

Li D B，Zeng T H，Liao Y J，et al． Key technology for ultra-low emission technical route selection of thermal power plant and related engineering application[J]．Guangdong Electric Power，2018，31(1)：17-24．

[6] 王起超，沈文國，麻壯偉．中國燃煤汞排放量估算[J]．中國環(huán)境科學(xué)，1999(4)：318-321．

Wang Q C，Shen W G，Ma Z W．The estimation of mercury emission from coal combustion in China [J]．China Environmental Science，1999(4)：318-321．

[7] Belevi H，Moench H．Factors determining the element behavior in municipal solid waste incinerators．1．field studies[J]．Environmental Science & Technology，2000，34(12)：2501-2506．

[8] Raik S，Heinz K，Heinz G．Oxidation and reduction of mercury by SCR DeNOcatalysts under flue gas conditions in coal fired power plants[J]．Applied Catalysis B Environmental，2014，144：486-497．

[9] 張安超，宋軍，盛偉，等．煤燃燒前及現(xiàn)有污染物控制裝置脫汞技術(shù)[C]//18屆全國二氧化硫氮氧化物汞污染防治技術(shù)暨細(xì)顆粒物治理技術(shù)研討會．洛陽，2014．

Zhang A C，Song J，Sheng W，et al．Mercury removal technology before coal combustion and existing pollutant control devices[C]//18th National Symposium on Prevention and Control Technology of Sulfur Dioxide, Nitrogen Oxide and Mercury Pollution and Fine Particulate Matter Control Technology．Luoyang，2014．

[10] Pudasainee D，Kim J H，Yoon Y S，et al．Oxidation，reemission and mass distribution of mercury in bituminous coal-fired power plants with SCR，CS-ESP and wet FGD[J]．Fuel，2012，93：312-318．

[11] Ito S，Yokoyama T，Asakura K．Emissions of mercury and other trace elements from coal-fired power plants in Japan[J]．Science of the Total Environment，2006，368(1)：397-402．

[12] 周勁松，駱仲泱，任建莉，等．燃煤汞排放的測量及其控制技術(shù)[J]．動力工程學(xué)報，2002，22(6)：2099-2104．

Zhou J S，Luo Z Y，Ren J L，et al．Measurement and control of mercury emissions from coal-fired boilers [J]．Power Engineering，2002，22(6)：2099-2104．

[13] Su S，Liu L J，Wang L L，et al．Mass flow analysis of mercury transformation and effect of seawater flue gas desulfurization on mercury removal in a full-scale coal-fired power plant[J]．Energy Fuel，2017，31(10)：11109-11116．

[14] 蔣靖坤，郝吉明，吳燁，等．中國燃煤汞排放清單的初步建立[J]．環(huán)境科學(xué)，2005，26(2)：35-39．

Jiang J K，Hao J M，Wu Y，et al．Development of mercury emission inventory from coal combustion in China[J]．Environmental Science，2005，26(2)：35-39．

[15] Zhang M Z，Wang P，Dong Y，et al．Study of elemental mercury oxidation over an SCR catalyst with calcium chloride addition[J]．Chemical Engineering Journal Lausanne，2014，253:243-250．

[16] Hiroyuki K，Shun-ichiro U，Toshiyuki N，et al．Mercury oxidation over the V2O5(WO3)/TiO2commercial SCR catalyst[J]．Industrial & Engineering Chemistry Research，2008，47(2)：8136-8141．

[17] Zhuang Y，Laumb J，Liggett R，et al．Impacts of acid gases on mercury oxidation across SCR catalyst [J]．Fuel Processing Technology，2007，88(10)：929-934．

[18] 王運軍．燃煤煙氣汞形態(tài)轉(zhuǎn)化及汞吸附機理研究[D]．南京：東南大學(xué)，2010．

Wang Y J．Study on mercury transformationin coal- fired flue gas and mercury adsorption on mechanism [D]．Nanjing：Southeast University，2010．

[19] Hower J C，Senior C L，Suuberg E M，et al．Mercury capture by native fly ash carbons in coal-fired power plants[J]．Progress of Energy Combust Science，2010，36(4)：510-529．

[20] Ochoa-Gonzalez R，Diaz-Somoano M，Martinez- Tarazona M R．Influence of limestone characteristics on mercury re-emission in WFGD systems [J]．Environmental Science & Technology，2013，47(6)：2974-2981．

[21] 楊宏旻，LIU Kun-lei，CAO Yan，等．電站煙氣脫硫裝置的脫汞特性試驗[J]．動力工程學(xué)報，2006，26(4)：554-557．

Yang H M，Liu K L，Cao Y，et al．Demercurization property of flue gas desulfurization[J]．Journal of Chinese Society of Power Engineering，2006，26(4)：554-557．

[22] 莫華，朱法華，王圣，等．濕式電除塵器在燃煤電廠的應(yīng)用及其對PM2.5的減排作用[J]．中國電力，2013，46(11)：62-65．

Mo H，Zhu FH，Wang S，et al．Application of WESP in coal-fired power plants and its effect on emission reduction of PM2.5[J]．Electric Power，2013，46(11)： 62-65．

[23] 殷立寶，禚玉群，徐齊勝，等．中國燃煤電廠汞排放規(guī)律[J]．中國電機工程學(xué)報，2013，33(29)：1-9．

Yin L B，Zhuo Y Q，Xu Q S，et al．Mercury emission from coal-fired power plants in China[J]．Proceedings of the CSEE，2013，33(29)：1-9．

Hg Formation and Transformation Characteristics in Flue Gas of Coal-fired Boiler

AN Xiaoxue1, SU Sheng1, XIANG Jun1*, HUANG Jianxun2, XU Jizhuang2, WANG Lele3, WANG Yi1, HU Song1, YIN Zijun1, WANG Zhonghui1

(1. State Key Laboratory of Coal Combustion (Huazhong University of Science & Technology), Wuhan 430074, Hubei Province, China; 2. Xiamen Huaxia International Power Development Co., Ltd., Xiamen 361026, Fujian Province, China;3. Suzhou Branch, Xi’an Thermal Power Research Institute Co., Ltd., Suzhou 215153, Jiangsu Province, China)

The transfer characteristics and removal capability of Hg in ultra-low emission facilities such as selective catalytic reduction (SCR), low temperature electrostatic precipitator, seawater desulfurization and wet electrostatic precipitator in a 300MW coal-fired boiler of a power plant were studied under different working conditions and different types of coal.The results show that under different working conditions, the total emission concentration of mercury is basically 1.16–2.90mg/m3. The final release of mercury into the atmosphere is mainly composed of elemental mercury and a small amount of oxidized mercury, the particulate mercury was completely removed. Most mercury is removed in seawater flue gas desulfurization. The overall removal efficiency of mercury of low temperature electric precipitator, a seawater flue gas desulfurization scrubber and wet electric precipitator is 25%, 62% and 37% respectively on average. The proportion of Hg2+is the key to affect the efficiency of mercury removal in flue gas, and the higher proportion of Hg2+in flue gas is beneficial to obtain higher efficiency in electrostatic precipitators and seawater flue gas desulfurization devices. In the 300MWcoal-fired boiler of a power plant equipped with a selective catalytic reduction unit, a low temperature electrostatic precipitator, a seawater flue gas desulfurization scrubber, and a wet electrostatic precipitator and other ultra-low emission facilities, the average removal rate of total mercury is about 83%, which can achieve greater levels of mercury removal.

coal-fired power plants; mercury; flue gas; migration; ultra-low emission

10.12096/j.2096-4528.pgt.20079

TK 16

國家自然科學(xué)基金項目(U1910214，51976072)；國投電力科技項目(2020-KJ-007)。

Project Supported by National Natural Science Foundation of China (U1910214, 51976072); SDIC Power Technology Project (2020-KJ-007).

2020-09-04。

(責(zé)任編輯 辛培裕)